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Journal of Tropical Oceanography >

2025 , Vol. 44 >Issue 3: 1 - 13

DOI: https://doi.org/10.11978/YGR2024001

Review

Progress, strategic opportunities, and challenges in ecological restoration & environmental optimization of coastal wetlands

  • WANG Youshao , 1, 2 ,
  • HAN Guangxuan 3 ,
  • SHEN Yanqing 3 ,
  • CHENG Hao 1, 2 ,
  • LONG Aimin 1, 2
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  • 1. State Key Laboratory of Tropical Oceanography, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China
  • 2. Innovation Academy of South China Sea Ecology and Environmental Engineering, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China
  • 3. Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China
WANG Youshao. email:

Copy editor: LIN Qiang

Received date: 2024-07-13

  Revised date: 2024-09-24

  Online published: 2025-06-04

Supported by

Nansha District High-Level Talent Innovation Team Project in 2021 (Mangrove Wetland Blue Carbon Sequestration Technology Innovation Team)

Key Tasks Guarantee Special Fund Project for Green-Beautiful Guangdong Ecological Construction in 2024 (Precise Restoration, Ecological Function Evaluation of Mangroves)

Strategic Priority Research Program of the Chinese Academy of Sciences(XDA23050200)

National Natural Science Foundation of China(U1901211)

National Natural Science Foundation of China(U1901211)

National Natural Science Foundation of China(41876126)

National Key Research and Development Program of China(2017FY100700)

Fold

Abstract

Coastal wetlands are mainly waters with a depth of less than 6 m during low tide and their coastal wetted areas. It includes permanent water bodies, intertidal zone and coastal low-lying areas with a water depth of no more than 6m. Wetlands have values such as regulating flows, preventing seawater intrusion, supplementing the sedimentation of nutrients from groundwater, regulating climate, maintaining biodiversity, protecting coasts, carbon sequestration and storage, developing ecological tourism, and undertaking education and scientific research. The global coastal wetland area is approximately 142000000 hm2, and China has approximately 5940000 hm2 at present. With the rapid growth of population, socio-economic development, and industrialization and urbanization processes in coastal areas, the global coastal wetland ecosystems are being severely degraded, and comprehensive protection measures are urgently needed. This article summarizes the technological progress of coastal ecological restoration and environmental optimization both domestically and internationally, and analyzes relevant achievements and cases. It summarizes the characteristics and advantages of China's coastal wetland ecological restoration technology, especially the new achievements made ever since the implementation of the Beautiful China Ecological Civilization Project, which has important reference significance and demonstration role for coastal ecological restoration and environmental optimization, and proposes suggestions and promotion measures for ecological restoration and environmental optimization of the China's coastal wetlands, to support the construction of the national “Carbon Peaking and Carbon Neutrality” strategy and sustainable development of marine economy.

Key words： coastal wetlands; ecological restoration; environmental optimization; opportunities and challenges

Cite this article

WANG Youshao , HAN Guangxuan , SHEN Yanqing , CHENG Hao , LONG Aimin . Progress, strategic opportunities, and challenges in ecological restoration & environmental optimization of coastal wetlands[J]. Journal of Tropical Oceanography, 2025 , 44(3) : 1 -13 . DOI: 10.11978/YGR2024001

湿地有“地球之肾”之美誉, 是水圈、地圈和生物圈界面上重要的生态系统, 滨海湿地作为重要的湿地类型, 被认为是生产力最高、生物多样性最丰富的海洋生态系统之一。全球滨海湿地面积大约为142万km2, 为人类提供防风消浪、净化海水质、维持生物多样性、固碳与储碳等生态服务功能(Costanza et al, 1997; Schmidt, 2001; Clarke, 2003)。滨海湿地是“蓝碳”碳储量高的海洋生态系统(Macreadie et al, 2021), 红树林、盐沼和海草床生态系统覆盖不到海床面积0.5%, 但其碳埋藏量却可达海洋碳埋藏量的50%以上(Saderne et al, 2019)。
由于全球沿海地区人口持续增加和社会经济飞速发展, 人类对大自然馈赠资源开发和利用的需求剧增, 全球滨海湿地已成为受人类活动威胁最为严重的生态系统之一。据统计, 在因为环境压力和人类干扰而丧失或退化的全球滨海湿地中, 盐沼约占50%、红树林约35%、海草床约29%(Schmidt, 2001; Day et al, 2007)。
近年来, 全球沿海国家均十分重视滨海湿地生态修复与重建基础理论研究与技术应用示范、推广。与物理、化学污染修复技术相比(Zhou et al, 2020), 生态修复具有低成本、无二次污染等优点, 主要涉及植物、动物和微生物修复(廖宝文 等, 2010; 房用 等, 2010; 王友绍, 2013; Wang et al, 2021)。这些技术已涵盖了盐沼(Warren et al, 2002)、红树林(Lewis III, 2005)、珊瑚礁(van Oppen et al, 2017)和海草床(Kenworthy et al, 2018)等滨海湿地生境类型。
国际滨海湿地生态修复研究与技术应用与推广至今已有悠久历史, 自21世纪开始, 全球滨海湿地生态修复与重建得到快速发展, 生态修复与重建的对象、内容、尺度和范围均得到持续延伸(Luke et al, 2017; Matheson et al, 2017; Diefenderfer et al, 2018)。从空间尺度上来看, 国际滨海湿地生态修复发展经历了两个阶段: (1) 20世纪90年代中期以前, 是以单个生境、群落或物种的局部小尺度修复为主; (2) 20世纪90年代中期后, 开始重视和关注从生态系统角度规划滨海湿地的生态修复(陈彬 等, 2019)。

1 国际上滨海湿地生态修复技术的发展趋势

滨海湿地生态修复研究工作经历了由早期的传统方式向目前的系统化转变(吉云秀 等, 2005; 陈彬 等, 2019), 包括受损生态诊断、确定目标、技术措施、管理、生态监测和修复成效评估等。例如, 从生态水文学角度看, 水文连通性是湿地生态过程影响的关键因素, 对维持湿地格局和生态功能稳定至关重要(韩广轩 等, 2018a, 2018b); 利用现代分子生物学技术与方法, 培育和筛选具有耐盐、抗污染和抗高、低温的湿地植物和高效功能微生物物种(Zhang et al, 2007; Fei et al, 2015; 王友绍, 2019; Wang et al, 2021; 董俊德 等, 2023)。
滨海湿地生态修复技术中, 以微生物修复相对成熟(Kumar et al, 2023), 对溢油、持久性有机污染物 (persistent organic pollutants, POPs)等有机污染及氮、磷营养盐修复中已有不少成功案例。植物修复对重金属和POPs、及氮、磷营养盐等也受到重视(Wang et al, 2021), 特别是植物-动物-微生物多维生态修复正成为国际关注的热点(Wang et al, 2021; Farrer et al, 2022)。
滨海湿地生态修复已有很长的历史, 包括荷兰通过移植草皮恢复植被(Koerselman et al, 1995)、美国墨西哥湾的红树林种植(Lewis III et al, 2019)和东南亚的红树林生态修复(Macintosh et al, 2002)等。
以下是国际滨海湿地生态修复的几个典型案例。

1.1 美国Colewort Creek湿地修复

美国Colewort Creek湿地曾因大规模筑堤排水、砍伐森林以用于奶牛养殖等, 该行为阻断了水文连通, 严重破坏了该地区的河口湿地生态环境。项目优先事项是恢复水系流通, 拆除了用于控制洪水和阻碍鲑鱼类洄游的潮闸, 建立新的沟通潮汐网络, 加强该湿地水系连通, 为湿地植物生存提供必需的水分, 使该生态系统能够进行自我修复。美国特拉华湾海岸、旧金山湾等盐沼湿地的修复措施也重点关注了盐沼湿地水文和沉积环境的修复(图1)(Diefenderfer et al, 2018)。
图1 现场条件对设计的结构元素和环境的影响(左)以及6个研究地点的数据和观察收集(右)(Diefenderfer et al, 2018)

Fig. 1 Effects of site conditions on structural elements and the environment in the restoration area (left) and collection of data and observations at six study sites (right) (Diefenderfer et al, 2018)

1.2 泰国、美国等国的红树林湿地修复

Macintosh等(2002)研究了泰国南部安达曼沿岸红树林生态系统的生态恢复, 通过种植多种红树植物对该区伐木、开矿和养殖区进行生态修复, 对生态恢复区甲壳和软体动物监测表明, 以红树科植物的修复效果最好。Elster(2000)在哥伦比亚加勒比海沿岸首先打通受阻的水道以引入更多的淡水进入该地区, 选种了3种修复红树植物对退化红树林区进行生态恢复, 结果表明造林的成功与否主要取决于前期选地和筹备工作。马来西亚理科大学在马来西亚Kuala Gula开展了因暴雨受损红树林生态修复示范(图2)(王友绍, 2019)。Lewis III(2005)认为对于红树植物而言, 长期以来红树林生态修复以稳定和提高红树林面积为主要研究目标, 这也是红树林修复的主要任务。因此, 针对红树林修复技术研究和应用较多地集中于红树林的种植, 涉及红树林湿地环境修复、拟修复区选择、物种筛选、育种与栽培、修复监测与成效评估等关键技术研究(Lewis III et al, 2019)。 大多数研究仅注重景观生态修复, 但多学科交叉研究几乎为空白。目前, 红树林生态修复旨在扭转全球红树林面积损失, 红树林种植计划首先考虑短期增加面积, 而非长期种植与可持续发展, 忽略了生态系统服务功能提升。如果没有健全的、基于证据的恢复政策, 这种方法可能会加速红树林及其提供的生态系统服务功能的消亡(Lee et al, 2019), 修复后生态系统服务功能提升正在逐渐得到关注(Benayas et al, 2009)。
图2 泰国(左)和马来西亚(右)的红树林修复

引自王友绍(2019)

Fig. 2 Mangrove restoration in Thailand (left) and Malaysia (right). Cited from Wang (2019)

1.3 印度尼西亚的红树林恢复

印度尼西亚是世界上红树林物种最丰富和面积最大的国家, 约占全球红树林面积的22%, 但目前红树林退化和面积减少仍无法遏制。2020年, 印尼政府提出了全球最雄心勃勃的红树林恢复目标, 到2024年将恢复6×105hm2红树林。考虑到成本问题, 已确定修复193367 hm2, 仅为国家目标的30%。其红树林稳健评估表明: 生物地球形态学、20 多年的土地利用和土地覆盖变化, 以及国家林地状况等, 都是影响红树林恢复成功的关键因素。印尼红树林的恢复和保护可能受益7400万沿海人口, 并可能为国家土地部门减排高达16%碳排放做出贡献(图3)(Sasmito et al, 2023)。
图3 1990—2020年印度尼西亚红树林重建植被、修复和复原研究地点的地理分布

改自Sasmito等(2023)

Fig. 3 Geographical distribution of mangrove revegetation, restoration and rehabilitation study locations from 1990 to 2020 in Indonesia. Modified from Sasmito et al (2023)

1.4 澳大利亚East Trinity滨海湿地修复

澳大利亚东部的East Trinity滨海湿地修复主要是筑坝等人类活动造成湿地长期干旱, 形成了酸性硫酸盐土壤, 引起该区域湿地退化, 并且严重破坏该区域水生动植物的栖息地环境。为了恢复该区域退化的湿地生境, 当地政府通过改造闸门结构, 控制进出水量, 以达到模拟潮汐的效果。另外, 在流入和流出的潮汐水流中均加入熟石灰以中和酸性物质, 并使出水pH达到6.0; 随后, 利用本土物种修复红树林促进退化酸性土壤的恢复(图4)。该方式虽然起到生态恢复的效果, 但投入大、成本高, 并需要长期管理和维护。而最新的研究理论认为, 滨海湿地植被恢复可以利用湿地自身种源进行天然植被恢复方法, 并进行人为适度干扰; 受损湿地植被恢复后, 可通过多种自然途径促进滨海湿地向健康演替(Luke et al, 2017)。
图4 澳大利亚东部的East Trinity滨海湿地修复位置

改自Luke 等(2017)

Fig. 4 Location of the East Trinity site for coastal wetland restoration. Modified from Luke et al (2017)

1.5 荷兰、新西兰等海草床修复

近些年来, 世界沿海各国已逐渐认识到海草的重要性, 包括生态效益以及经济和社会价值, 对海草床的保护和恢复研究已成为国际上海洋科学研究的热点(Rifai et al, 2023)。自20世纪30年代初, 因受到疾病和水体富营养化影响, 北美大西洋沿岸海草呈现大面积消失和退化事件, 促使海草床生态修复与保护进程。到2010年, 世界已开展了1700多个海草修复实验, 但海草修复仅有37%的存活率。根据生态修复材料和修复手段, 目前海草床修复分为生境恢复法、种子法和植株移植法(黄小平, 2019; 王小康 等, 2023)。
1935年因荷兰瓦登海域黏菌爆发和水体富营养化发生, 导致该区域鳗草(Zostera marina)与诺氏鳗草(Zostera noltii)海草床出现大规模的退化和消失。历经70年持续不断控制降低污染物入海河流输入, 荷兰瓦登海域100km2海草床已成功生态恢复。对北弗里斯瓦登海海草床进行的长期监测结果表明: 混合潮间带海草床在1970—1990年间富营养化高峰期间歇性下降后, 已恢复到20世纪30年代中期水环境状况, 对海草富营养化的威胁已基本消除(图5) (Dolch et al, 2013)。
图5 北弗里斯瓦登海潮间带海草床的长期变化

改自Dolch 等(2013)

Fig. 5 Long-term development of intertidal seagrass beds in the Northfrisian Wadden Sea. Modified from Dolch et al (2013)

目前, 移植法是海草床修复最常用的方法, 即利用海草斑块或植株移植进行修复。Park等(2021)对韩国南部安岗湾鳗草开展了根状茎移植修复, 而后通过对移植区大型底栖生物监测, 移植区已具备与原生态环境相似的生态功能。Matheson等(2017)采用草皮法和根状茎法完成了新西兰旺阿雷港口牟氏鳗草(Zostera muelleri)修复, 发现草皮法修复最佳、植被恢复较快, 只要移植部位条件适合生长, 通过移植修复已退化的牟氏鳗草海草床是可行的。

2 国内滨海湿地生态修复技术的进展与不足

2.1 国内滨海湿地生态修复进展

目前, 与发达国家相比, 我国开始盐沼湿地生态修复的时间相对较晚, 工作主要涉及盐沼湿地生态系统修复与重建、湿地污染修复、入侵物种(如互花米草、薇甘菊等)防控等(陈彬 等, 2019; 刘书锦 等, 2022; 王腾 等, 2022)。虽然我国盐沼湿地生态修复研究比较较晚, 但在过去20年中已经开展了卓有成效的湿地生态修复, 政府投入了大量的财政经费用于修复工作。仅“十三五”期间, 中央财政累计安排生态保护修复相关转移支付资金8779亿元, 积极引导社会资本投入到生态保护修复的领域(任妍, 2020)。
例如, 我国的长江口南汇东滩湿地因过度围垦而导致该区域的严重退化, 通过移种海三棱藨草, 恢复了湿地原有的生态系统, 促进了该区域滨海湿地持续健康发展。再如, 我国辽河三角洲“红海滩”湿地在过去十几年间一直处于退化状态, 当地采取了“降滩”措施, 恢复了盐地碱蓬的生境, 生态恢复效果良好。在黄河三角洲国家级自然保护区中, 自2001年开始了生态恢复工程, 通过修筑堤坝、围封淡水和注入黄河水等措施恢复了芦苇湿地, 并显著降低了土壤盐渍化(图6)。刘博 等(2019)和韩广轩(2018b)发现, 植物、鸟类和大型底栖动物等物种多样性、丰富度与生境异质性呈正相关, 生境异质性还可以作为预测物种多样性的指标。因此, 生境异质性作为提高受损生态系统功能和生物多样性指标已成为学界的共识。此外, 生境异质性与生物多样性存在不同的尺度效应, 即便同一区域, 不同生物类群的多样性与生境异质性的关系也存在较大差异。Guan等(2019)研究还发现, 某些物种受生境组成异质性的影响较大, 而另外一些物种受生境结构异质性的影响更强。因此, 就生态功能提升和生物多样性保护而言, 揭示研究区域生境异质性与生物多样性关系是非常重要的。
图6 美丽中国生态文明专项黄河三角洲健康湿地功能提升生态修复示范区

左: 2018年, 建设前; 右: 2019年, 建设后

Fig. 6 The ecological restoration demonstration zone of the Yellow River Delta healthy wetland function enhancement for the special project of Beautiful China Ecological Civilization. Left: before construction in 2018; right: after construction in 2019

由于红树林在全球范围内遭到严重破坏, 2024年全球红树林联盟(Global Mangrove Alliance)发布了《2024全球红树林状况》(The State of the World’s Mangroves 2024)报告, 2020年全球约有1472×104hm2的红树林, 与2005年联合国粮农组织(Food and Agriculture Organization of the United Nations, FAO)《1980—2005全球红树林状况》(The World’s Mangroves 1980—2005)报告全球红树林有1700×104hm2相比, 全球红树林面积净减少228×104hm2。特别是近20年来, 我国红树林也出现退化与消失, 其中有超过60%归因于人类活动的影响; 另一方面, 外来生物物种如互花米草(俗称大米草)、薇甘菊等的入侵, 以及异常气候变化导致的极端天气, 也导致红树林退化与消失。红树林生态系统的恢复与修复技术研究已成为国际上海洋生态学研究热门课题之一。我国从20世纪80年代起开始研究红树林造林技术, 包括红树林湿地环境修复、宜林区确定、次生林改造、植物物种筛选和配置、育苗和栽培等, 红树林生态修复研究几乎与国际同步(廖宝文 等, 2005; 王友绍, 2013)。我国红树林引种与造林方面取得了令世人瞩目的成绩, 是自20世纪80年代后红树林面积净增长的国家之一, 其中主要贡献是来自人工生态修复(图7)。目前, 全国红树林面积约2711×102hm2, 其中, 外来物种无瓣海桑(Sonneratia apetala)的面积约占14.8%, 仅就红树林修复对“蓝碳”增汇贡献而言, 无瓣海桑修复林低于乡土种秋茄修复林(Cheng, 2022), 主要是乡土物种修复与重建相对困难, 我国红树林恢复与重建多限于景观生态修复、缺少多学科交叉(廖宝文 等, 2010; Wang et al, 2021)。
图7 美丽中国生态文明专项红树林生态修示范区

左: 温州洞头; 右: 湛江岭头岛

Fig. 7 Mangrove ecological restoration demonstration zone for the special project of Beautiful China Ecological Civilization. Left: Dongtou, Wenzhou; right: Lingtou Island, Zhanjiang

目前, 我国海草床生态修复与恢复处于刚起步阶段, 研究主要集中于对海草床资源分布、生态现状和退化原因的分析与探究, 以及修复技术的研究(黄小平, 2019)。我国的海草床修复与恢复研究历史相对较短, 研究和实践最多是鳗草属和喜盐草属。种子法研究主要是鳗草, 涉及种子采集、加工和贮藏(Pan et al, 2014)。除了种子法(Xu et al, 2023), 植株移植法也是海草床修复的重要方法(黄小平, 2019; 王小康 等, 2023)。例如, 邱广龙 等(2014)于广西北海完成了卵叶喜盐草(Halophila ovalis)和贝克喜盐草(Halophila beccarii)移植修复面积 850m2, 并发现光照、底质和海洋环境因子是决定它们生长的主要因素; 陈石泉 等(2021)开展了海南高隆湾泰来草(Thalassia hemprichii)和海菖蒲(Enhalus acoroides)根状茎移植修复, 面积1000m2, 修复成活率主要受固定方式、水动力环境等影响; Zhou等(2014)完成了山东青岛汇泉湾鳗草移植修复, 面积1700m2。
微生物修复主要针对滨海湿地和人工岛礁营养物质贫乏、大面积污染(如溢油、N和P营养盐污染等), 主要微生物群落包含溶磷菌、固氮菌、弧菌、杆菌和放线菌等(邱金泉 等, 2010; 廖宝文 等, 2010; Wang et al, 2021; 董俊德 等, 2023); 滨海湿地的植物修复技术则主要集中在重金属、有机污染的治理以及富营养化, 耐盐植物如芦苇、红树植物、柽柳、碱蓬和海草等都是滨海湿地生物修复的重要材料(房用 等, 2010; 廖宝文 等, 2010; 刘书锦 等, 2022)。
目前, 我国滨海湿地的生态修复主要涉及单个项目或局部地区的修复技术等(王友绍, 2021; 黄小平, 2019; 陈彬 等, 2019), 随着生态修复监测和修复效果评估被逐渐重视, 从生态系统角度, 滨海湿地区域尺度生态修复与重建也逐渐引起关注(陈彬 等, 2019)。

2.2 当前我国滨海湿地生态修复存在的经验与不足

我国滨海湿地的生态修复与重建正得到普遍重视, 尤其近年来, 我国滨海湿地生态修复无论是从数量还是从规模均呈上升趋势, 因此亟需总结国内外滨海湿地修复的成功经验与不足 (韩广轩 等, 2018a, b)。进一步完善我国的滨海湿地生态修复技术体系, 将为我国及“一带一路”沿岸国家滨海湿地生态修复提供科学理论依据、技术支撑与示范, 以提高我国生态修复成效和水平、服务国家“一带一路”倡议(陈彬 等, 2019)。
目前, 我国盐沼湿地修复大多集中于水、土、生等单一要素层面上, 主要体现在生境要素修复(水文情势调控、水体及土壤污染治理)、关键物种保育以及稳定性维持盐沼湿地生态及格局修复(孙乾照 等, 2021)。具体以黄河三角洲为例, 自2002年黄河调水调沙以来, 以修筑堤坝、补充淡水的恢复方式对黄河三角洲湿地恢复效果非常显著; 然而, 湿地恢复区域生境类型多样, 与植被覆盖区、滩涂和裸地共存, 淡水补充对不同类型区域的生态恢复效果也各不相同, 相对粗放的淡水补充方式也影响了区域生态恢复的成效。目前生态恢复主要偏重提升植被的覆盖度; 总的归纳起来, 盐沼湿地生态恢复方式存在两方面的不足: (1) 注重植被修复, 对生物多样性关注较少; (2) 过分依赖淡水, 对淡水资源消耗大(韩广轩 等, 2018a, 2018b)。
由于不同物种, 尤其是鸟类对生境的要求各有差异, 单一提高植被覆盖度并不等同于盐沼湿地生物多样性和生态服务功能提升, 甚至还会起到相反的作用。黄河三角洲前期调研也证实上述的论点, 相对于水面-裸地-植被镶嵌分布区域, 植被高覆盖度地区的无论是鸟类种类和还是数量均有显著降低。因此, 为进一步优化并提升黄河三角洲乃至全国滨海湿地生态系统的结构和功能, 传统的生态修复方式已经不能满足当前社会和生态发展需要, 一方面, 开展水资源合理补给, 维持和营造生境异质性和生物多样性, 改善水资源时空分布, 同时, 另一方面, 还要结合植被覆盖适当恢复, 这也将是目前乃至今后我国盐沼湿地生态功能提升的发展方向(韩广轩 等, 2018b)。
我国在红树林生态系统有机污染的微生物修复(Sun et al, 2012)、重金属和有机污染的植物修复(王友绍, 2019)、富营养化水体的植物修复(Cheng et al, 2012; 王友绍, 2013)等方面的研究几乎与国际同步。特别是近20多年来, 我国也不例外, 由于受人类活动和全球气候变化的双重影响, 如近海水体污染、外来物种互花米草入侵和无瓣海桑蔓延、2008年南方低温事件等(廖宝文 等, 2010), 导致红树林退化与消失。尽管我国红树林引种与造林方面取得了令人瞩目的成绩, 红树林修复但仅限于景观生态修复, 缺少多学科交叉研究, 应用现代生理生化、分子生物学等技术, 培育和筛选具有耐盐、抗污染和抗高低温等植物在国际上才刚刚起步(王友绍, 2019; Wang et al, 2021), 但我国在红树林生态修复技术研究方面在国际上处于领先水平(廖宝文 等, 2010; 王友绍, 2019), 如抗低温、抗污染等生境修复取得突破性进展(中国国际科技促进会, 2023a, 2023b); 因此, 红树林生态系统修复与恢复技术尚需进一步探索与研究, 如实施红树林精准生态修复技术等(中国国际科技促进会, 2025)。
目前, 我国海草床生态修复尚处起步阶段, 生态修复的成本相对较高, 还没有大面积推广的实力和能力, 各项技术相对不够成熟。这一方面体现在播种法成活率相对比较低, 另一方面, 移植法的劳动强度大。因此, 探索新的有效移植栽培方法是海草修复的主要研究方向(韩宗奇 等, 2023; Xu et al, 2023)。

3 美丽中国专项滨海湿地生态修复与环境优化成果特点与优势

3.1 生态系统修复的创新技术与应用

韩广轩 等(2018b)提出了健康湿地生态圈的概念, 强调了景观完整性、水文连通性、生境异质性以及食物网多样性在健康湿地生态圈中的重要作用; 该理论认为, 需要从生态系统完整性、水系的连通性和生态系统的稳定性3个层面进行系统构建, 实现滨海湿地生态系统服务功能的提升, 该研究团队在近期的滨海湿地修复案例中, 创新性地引入了微地形改造与水位调控的多生境恢复技术, 并提出了盐沼湿地植被多样性恢复技术, 建立了基于栖息地功能提升的滨海湿地生态修复技术体系。根据环境胁迫梯度调整植物的种植密度与面积, 结合工程方法主动构建生境异质性, 显著提高了滨海湿地的稳定性(刘博 等, 2019; Guan et al, 2019)。

3.2 滨海水环境治理的新模式

盛彦清 等(2018)揭示了硫是滨海水体黑臭演化的关键驱动因子, 并基于对滨海水体污染要素及滨海水质演化过程的认识, 充分考虑滨海河道所特有的潮汐影响剧烈、陆源负荷污染高、防洪排涝任务重、河道周围土地利用空间有限等特征, 通过系列室内模拟及野外控制实验, 突破传统内陆河道等污染水体治理与修复的常规技术手段, 研发了土著微生物促生、底质改良(原位覆盖、原位固定化等)、高效增氧除臭、藻相改善、浮动式人工湿地、潮汐防控和深层重污染底泥异位模块化处置等技术单元, 构建“河内治理—河口削减—近海减排”的全方位滨海水环境治理模式, 实现工程化应用。如烟台逛荡河治理后, 主要水质污染指标达到景观水水质标准, 河道生态体系逐步恢复, 河水完全去除黑臭并能够适宜鱼类自由生长(图8)。此外, 相关研究揭示了硝酸盐反硝化和硫酸盐还原的互作机制, 创建了以硫化物为电子供体的硫自养反硝化复合三维电极的生物电化学脱氮技术体系(Wang et al, 2022b), 实现了低碳高氮高硫水体100m3·d-1 以上规模稳定运行, 为滨海水体“河长制”和“湾长制”的完善、陆源污染减排和近岸海域污染防治工作的落实提供技术依据。
图8 美丽中国生态文明专项烟台逛荡河治理提升工程

Fig. 8 The Guangdang River improvement engineering in Yantai, Shandong for the special project of Beautiful China Ecological Civilization

3.3 红树林生态修复技术的突破

王友绍(2019)提出了红树林具有“四高”特性(高生产力、高归还率、高分解率和高抗逆性)的新理论, 并阐明了以“四高”特性为核心的受损湿地多维生态修复原理和“蓝碳”增汇策略(Wang et al, 2021), 建立了红树林生态修复技术体系(王友绍, 2013)。红树林生态系统修复不只是景观生态修复, 还要多学科交叉研究, 应用现代生理生化、分子生物学技术, 筛选和培育具有抗污染、抗高低温等高抗逆植物物种(王友绍, 2019; Wang et al, 2022a; Zhou et al, 2021), 弄清其抗逆机理, 根据区域环境特征筛选出抗逆性能优良修复生物物种(图9), 并进行示范、管理与保育, 研发出具有抗污染、抗低温等生态修复技术体系, 形成相应的红树林生态修复技术规程等(中国国际科技促进会, 2023a, 2023b, 2025; 王友绍, 2013)。还应结合固氮微生物在红树林生态修复中的应用(董俊德 等, 2023), 从生理、分子生态学水平开展红树林生态修复方面研究, 巩固我国红树林生态修复技术在国际上的领先地位, 并显著改善区域生态环境和景观格局, 为我国今后较大规模海岸带受损生态系统修复和重建提供重要科学理论依据与技术支撑。
图9 美丽中国生态文明专项洞头霓屿岛红树林与柽柳抗污染生态修复区景观图

Fig. 9 Landscape map of mangrove and tamarix for anti-pollution ecological restoration area in Niyu Island, Dongtou for the special project of Beautiful China Ecological Civilization

3.4 海草生态系统修复的现状与挑战

我国海草生态修复的研究相对起步较晚, 我国科技工作者先后开展了海草种子的萌发、播种和移植进行探索和实践(王小康 等, 2023; Xu et al, 2023); 先后在海南高隆湾开展了泰来草和海菖蒲根状茎移植实验(陈石泉 等, 2021), 在山东青岛汇泉湾开展了鳗草移植实验(Zhou et al, 2014), 以及在西沙完成了日本鳗草和泰来草移植实验(图10)(黄小平, 2019)。目前, 如何较大规模的进行海草场(床)生态修复依然面临着巨大的困难和严峻挑战。
图10 西沙群岛同类底质海草移植效果(黄小平提供)

左: 日本鳗草和泰来草; 右: 泰来草、日本鳗草和喜盐草 (黄小平, 2019)

Fig. 10 Transplantation effect of seagrass of the congenic bottom material in Xisha Islands (provided by Huang Xiaoping). Left: Zostera japonica and Thalassia hemprichii; right: Thalassia hemprichii, Zostera japonica, and Halophila ovalis (Huang, 2019)

4 滨海湿地生态修复与恢复的战略机遇与挑战

4.1 主要威胁与战略机遇

我国滨海湿地面积为594×104hm2, 但正面临围垦占用、污染输入、过度捕捞、外来物种入侵、工业用地、快速城市化和旅游发展等威胁, 导致了滨海湿地面积的减少、生态功能的退化和生物多样性的降低或丧失。面对这些挑战, 我国政府于2021年提出了 “碳达峰”与“碳中和”目标(即“双碳”目标), 这不仅是应对全球气候治理、保护我们共同地球家园、构建人类命运共同体的国家重大战略需求, 也是我国高质量发展、生态文明建设和生态环境综合治理的内在动力需求, 滨海湿地生态系统将在我国实现“碳达峰”与“碳中和”目标中起到十分重要作用; 这也将给我国滨海湿地生态修复与恢复带来新战略机遇与挑战。

4.2 全球气候变化的影响与应对策略

我国是世界上同时拥有盐沼、红树林和海草三大滨海湿地生态系统的国家之一, 具有丰富的滨海湿地资源。尽管对这些湿地类型与人类活动的关系已有较多研究, 但与全球气候变化的相关研究较少, 且许多研究仍停留在实验室内模拟阶段, 这严重制约了滨海湿地生态修复技术的研究进展。全球气候变化对盐沼、红树林和海草床等生态系统的影响是一个漫长而复杂, 加强盐沼、红树林和海草床等生态系统对全球气候变化响应和适应的生态学机制研究(王友绍, 2021; Wang et al, 2021), 为国家应对全球气候变化、防灾和减灾提供理论依据, 并为受损滨海湿地精准生态修复提供科学理论基础和技术支持(中国国际科技促进会, 2025)。

4.3 建立监测网络与国际合作

健全和完善滨海湿地生态系统定位的立体监测网络体系, 进行长期观测, 加强开展全球气候变化、人类活动与盐沼、红树林和海草床等生态系统的能量与物质流动、物种多样性与生物入侵等相互作用的机理研究, 通过构建滨海湿地生态系统网络综合数据库, 为研究全球气候变化、人类活动对滨海湿地生态系统影响与适应机制提供基础数据, 为“一带一路”沿海国家提供科技支撑。积极参与滨海湿地研究的国际合作与交流, 学习国际先进生态修复技术和理念等。

4.4 评估与优化生态修复成效

应进一步加强对盐沼、红树林和海草床蓝碳生态系统生态修复与重建、成效评估与创新管理机制研究, 建立和健全盐沼、红树林和海草床保护措施的长效机制; 发掘和优化滨海湿地生态系统与生物多样性保护和可持续管理的最佳方式, 揭示滨海湿地—近海间碳如何迁移转化其碳汇过程的耦合机制与协同影响; 依据区域生态环境状况, 建立受损滨海湿地多维精准生态修复与“蓝碳”增汇技术体系等, 为全球盐沼、红树林和海草床生态系统保护与可持续发展作出贡献。
全球气候变化为我国滨海湿地生态修复和环境格局优化提供了新机遇, 也带来了巨大挑战, 多学科交叉开展滨海湿地生态系统对全球气候变化响应和适应的生态学机理研究, 将为滨海湿地生态修复、“蓝碳”增汇等提供基础理论基础和技术支持。

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